Der Rückhalt von partikulären und gelösten Wasserinhaltsstoffen auf der Membranoberfläche oder in der Membranmatrix bei der Filtration natürlicher Wässer verringert die hydraulische Durchlässig-keit der Membran und erhöht den Filtrationswiderstand. Dieser Prozess wird als (Membran-) Fouling bezeichnet. In Konsequenz sinkt die Permeabilität der Membran und resultiert in der Abnahme des Fluxes bei konstantem Druck bzw. in der Zunahme des nötigen TMP zur Aufrechterhaltung eines konstanten Fluxes. Trotz reger Forschung im Bereich der Niederdruckmembranen stellt das Fouling bis heute eine der größten Herausforderungen für den wirtschaftlichen Betrieb von UF-Anlagen dar, da es den Energie- und Chemikalienbedarf während des Betriebes erhöht und gleichzeitig die Le-bensdauer der Membranen begrenzt (Melin und Rautenbach, 2007; Shi et al., 2014).
Das Ausmaß des Foulings wird von diversen Faktoren, wie der Zusammensetzung des Rohwassers, den Betriebsparametern und den hydrodynamischen Bedingungen der Membrananlage sowie dem Material und der Geometrie der verwendeten Membran, bestimmt (Amy, 2008; Howe und Clark, 2002b; Sutzkover-Gutman et al., 2010; Panglisch, 2001). Das Membranfouling kann anhand seiner Reversibilität, der zugrundeliegenden Mechanismen und der dafür verantwortlichen Wasserinhalts-stoffen charakterisiert werden.
2.5.1 Reversibilität
Großtechnische UF-Membrananlagen werden, aufgrund des geringeren spezifischen Energiebedarfs und der höheren erreichbaren Ausbeuten, in der Trinkwasseraufbereitung fast ausschließlich im dead-end-Modus betrieben (siehe Kapitel 2.4.4). Zur Kontrolle der dabei zwangsläufig entstehenden Deckschicht ist eine regelmäßige Rückspülung (BW, engl. backwash) mit Filtrat nötig, deren Fre-quenz in Abhängigkeit zum eingesetzten Rohwasser zwischen 15 und 120 min variieren kann (Krause, 2012).
Der Anteil des Foulings, welcher durch die Filtratrückspülungen entfernt werden kann, wird als hyd-raulisch reversibel bezeichnet. Der Permeabilitätsverlust, der auch nach der Rückspülung noch vor-handen ist, wird als hydraulisch irreversibel bezeichnet. Die Summe aus hydraulisch reversiblem und irreversiblem Fouling wird im Folgenden als Gesamtfouling bezeichnet. Das Gesamtfouling be-stimmt die Geschwindigkeit der Permeabilitätsabnahme während eines Filtrationszyklusses und so-mit auch die Häufigkeit der Filtratrückspülungen sowie die erreichbare Ausbeute des Verfahrens.
Das hydraulisch irreversible Fouling ist für den langfristigen Anlagenbetrieb der entscheidendere Parameter, da es das generelle Druckniveau und die Notwendigkeit und Frequenz einer chemischen
Reinigung bestimmt. Abbildung 2.7 zeigt schematisch die nach Reversibilität unterschiedenen Fou-lingarten und deren Einfluss auf die Permeabilitätsentwicklung in einem im dead-end Modus betrie-benen Membransystem.
Abbildung 2.7: Typischer Verlauf der Permeabilität über das Filtratvolumen einer dead-end betriebe-nen Membrananlage mit Rückspülungen (BW) und chemischer Reinigung (CEB) sowie dem korrespon-dierenden hydraulisch/chemisch reversiblen und irreversiblen Fouling
Zur Aufrechterhaltung der hydraulischen Durchlässigkeit der Membran, kann zusätzlich in größeren Intervallen (1 - 7 d) die Dosierung von Chemikalien, meist Laugen, Säuren oder Oxidationsmitteln, in den Rückspülstrom erfolgen. Dieser Vorgang wird als chemisch-unterstützte Rückspülung (CEB, engl. chemical enhanced backwash) bezeichnet und meist mit einer längeren Einwirkzeit (10–
60 min) verbunden (Krause, 2012; Lipp, 2007).
Infolge der Anhebung des pH-Wertes in den alkalischen Bereich (pH = 11–12) durch Dosierung von Lauge, deprotonieren sowohl die Membranoberfläche als auch die organischen Ablagerungen.
Dadurch erhöht sich die jeweilige negative Nettoladung und es kommt zur gegenseitigen Abstoßung, weshalb die organischen Stoffe im anschließenden Spülschritt besser entfernt werden können (Melin und Rautenbach, 2007). Weiterhin wird über die Hydrolyse der Huminstoffe bei hohen pH-Werten (Krause, 2012) und in manchen Fällen die gestreckte Konformation der Moleküle berichtet (Shi et al., 2014), was zusätzlich die Reversibilität der organischen Stoffe erhöht. Die Zugabe von Säure zielt hingegen auf die Lösung anorganischer Ablagerungen, wie Carbonate, aber auch Metallhydro-xidreste aus eventuell zugegebenen Flockungsmitteln (Melin und Rautenbach, 2007) ab. Die saure Reinigung wird je nach Membranhersteller und Toleranz des Membranmaterials bei pH-Werten zwi-schen 1 und 2 durchgeführt und schließt sich in der Praxis meist direkt an die alkalische Reinigung an (Krause, 2012). Eine Reinigung mit Oxidationsmitteln (z. B. Natriumhypochlorit, Chlordioxid) wird zur Vorbeuge von Verblockungen durch Biofilme bzw. deren Entfernung eingesetzt.
Einige Membranhersteller verzichten auf die Möglichkeit regelmäßiger CEB und empfehlen statt-dessen eine intensive chemische Reinigung (CIP, engl. cleaning in place) in größeren Abständen (1 bis 4 a-1) (Lipp, 2008). Eine CIP erfolgt unter Außerbetriebnahme einzelner Module oder ganzer Anlagenteile und ist daher mit einem höheren zeitlichen und personellen Aufwand verbunden. Die Reinigungslösungen werden in einem oder mehreren separaten Tanks vorbereitet, mit der Anlage
NormiertePermeabilitätKW/KW,0
Filtratvolumen VP 0
1 neue Membran
chemisch
gereinigte Membran
hydraulisch rev.
hydraulisch irreversibel
chemsich irreversibel
chemsich reversibel
BW CEB
Theoretische Grundlagen und Stand des Wissens verbunden und dort, häufig unter Erwärmen, für einige Stunden zirkuliert. Details zur Durchführung einer solchen intensiven Reinigung können beispielweise Krause (2012) entnommen werden.
Bezüglich des Chemikalienverbrauches unterscheiden sich Anlagen, welche regelmäßig mit Chemi-kalien gespült werden (CEB) nur unwesentlich von denen, bei denen in größeren Abständen eine CIP eingesetzt wird, da bei letzterer die eingesetzte Chemikalienmenge deutlich größer ist (Lipp, 2007).
Hinsichtlich der Betriebskosten, spielt der Chemikalienverbrauch bei UF-Anlagen nur eine unterge-ordnete Rolle (Krause, 2012; Lipp, 2008). Eine häufige chemische, insbesondere oxidative, Reini-gung führt bei den überwiegend eingesetzten organischen Membranen jedoch zu einer Veränderung der mechanischen Stabilität (Arkhangelsky et al., 2007), der Hydrophobizität (Arkhangelsky et al., 2007; Arkhangelsky et al., 2008; Levitsky et al., 2011; Regula et al., 2013) und der Porengröße (Gaudichetmaurin und Thominette, 2006; Rouaix et al., 2006), letztlich also zu einer sukzessiven Schädigung des Membranmaterials. Dadurch wird dessen Lebensdauer verringert (Shi et al., 2014), so dass die Frequenz einer chemischen Reinigung, auch aufgrund der schwierigen Entsorgung des Spülwassers, minimiert werden sollte. Der durch eine chemische Reinigung entfernbare Anteil des Foulings wird als chemisch reversibles Fouling bezeichnet. Der verbleibende Anteil ist das chemisch irreversible Fouling und führt zur sukzessiven Alterung der Membran und limitiert deren Lebens-dauer (Crittenden, 2012). Je nach Membranmaterial, Rohwasserbeschaffenheit und Einsatzzweck variiert die Standzeit aktuell erhältlicher Membranen vor dem Modultausch zwischen 5 und 12 Jah-ren (Krause, 2012; Lipp, 2007).
2.5.2 Foulingmechanismen und Charakterisierung
Die Ursachen des Membranfoulings können vielfältig sein und sind nach wie vor Gegenstand der Forschung. Wesentlich für das Ausmaß des Foulings sind die Größe der Wasserinhaltsstoffe sowie die Wechselwirkungen zwischen den zurückgehaltenen Stoffen und der Membran und den Stoffen untereinander.
Die Wechselwirkungen zwischen den im Feed enthaltenen Substanzen und der Membran können zu einer Adsorption der Stoffe auf oder in der Membranmatrix führen, was sowohl zu einer Veränderung der Oberflächeneigenschaften hinsichtlich ihrer Hydrophobizität und Ladung als auch zu einem Zu-setzen der Membranporen führen kann (Melin und Rautenbach, 2007; Amy, 2008; Shi et al., 2014).
Die Anlagerung kann aufgrund von van-der-Waals-Kräften, elektrostatischen Wechselwirkungen oder kovalenten Bindungen stattfinden und ist häufig nicht durch hydrodynamische Kräfte zu über-winden, weshalb die Adsorption von Wasserinhaltsstoffen zum hydraulisch irreversiblen Fouling der Membran beiträgt (Amy, 2008; Jermann et al., 2007; Melin und Rautenbach, 2007).
Hinsichtlich der Größe der Wasserinhaltsstoffe lassen sich drei Mechanismen des Membranfoulings unterscheiden. Gelöste Komponenten mit einem sphärischen Durchmesser, welcher kleiner ist als die Membranporen, können diese penetrieren, in der Membranmatrix adsorptiv fixiert werden und eine Verengung des zur Verfügung stehenden Querschnittes und einen Anstieg des Filtrationswider-standes verursachen (Abbildung 2.8) (Roorda, 2004).
Gelöste Stoffe oder Kolloide, die einen den Poren ähnlichen hydrodynamischen Durchmesser auf-weisen, können sich auf den Porenmund setzen (sterische Porenverblockung) und so den Fluss durch die Pore deutlich verringern oder gänzlich zum Erliegen bringen (Melin und Rautenbach, 2007; Shi et al., 2014). Beide Mechanismen (Porenverengung und –verblockung) finden vor allem am Anfang
eines Filtrationszyklus statt, wobei große Poren zuerst verblockt werden und es meist zu einem ini-tialen, starken Abfall der Permeabilität kommt, welcher nur teilweise hydraulisch reversibel ist (Kat-soufidou et al., 2005).
Der Rückhalt von partikulärer oder kolloidaler Substanzen, welche größer als die Membranporen sind, führt im weiteren Verlauf der Filtration zur Bildung einer Deckschicht, die in einer stetigen aber meist weniger steilen Abnahme der Permeabilität resultiert. Der dabei auftretende Widerstand hängt vor allem von der Dicke und Porosität der Deckschicht ab, welche wiederum von den Eigen-schaften der abgelagerten Stoffe, dem vorherrschenden Druck und den hydrodynamischen Bedin-gungen beeinflusst ist (Melin und Rautenbach, 2007; Costa et al., 2006; Guigui et al., 2002; Wiesner et al., 2005). Die so wachsende Deckschicht wird häufig als „Sekundärmembran“ bezeichnet, da diese die Oberflächeneigenschaften und -struktur sowie Porosität der Membran (scheinbar) verändert und zunehmend die Trenneigenschaft des Verfahrens dominiert (Melin und Rautenbach, 2007). Die Abnahme der Permeabilität verhält sich dabei nicht mehr zwangsläufig linear zur zurückgehaltenen Masse der Wasserinhaltsstoffe, da es aufgrund der Einlagerung kleinerer Komponenten in den Fil-terkuchen, der Umlagerung von Stoffen und Kompaktionseffekten zu zeitlich variablen spezifischen Widerständen der Deckschicht kommen kann (Melin und Rautenbach, 2007; Costa et al., 2006; Gu-igui et al., 2002). Die Reversibilität der Deckschicht hängt wiederum von den Wechselwirkungen der zurückgehaltenen Komponenten untereinander und mit dem Membranmaterial sowie den Strö-mungsbedingungen und dem Ausmaß der Kompaktion ab (Shi et al., 2014; Jermann et al., 2007;
Smith et al., 2006).
Abbildung 2.8: Mögliche Foulingmechanismen poröser Membranen (nach Melin und Rautenbach, 2007) Ferner bildet sich die Deckschicht, insbesondere bei den in der Trinkwasseraufbereitung vorwiegend verwendeten dead-end-betriebenen Kapillarmembranen (siehe Kapitel 2.4.3), nicht unbedingt gleichmäßig auf der Membranoberfläche aus (Carroll und Booker, 2000; Lerch, 2008; Heijman et al., 2005; Panglisch, 2003). Grund hierfür ist die Tatsache, dass trotz des dead-end-Betriebes über die gesamte Kapillarlänge eine Überströmung vorliegt, deren axiale Geschwindigkeit erst am Kapil-larende zu null wird (Panglisch, 2001). Die dadurch in Wandnähe auftretende Scherströmung übt auf suspendierte Partikel und Makromoleküle Kräfte aus, die von der Wand wegweisen und somit den Rücktransport in die Kapillarmitte fördern (Rüdebusch, 2004). Weiterhin wirken auch radiale Kräfte, die Partikel von der Strömungsmitte wegtransportieren, weshalb es zur einer Aufkonzentrierung der Partikel an einer Stelle zwischen Kapillarmitte und Kapillarwand kommt (Panglisch, 2001). Dieses Phänomen wird in der Literatur als „Tubular-Pinch-Effekt“ zusammengefasst (Oseen, 1927; Moreau et al., 1981) und wird detailliert mit den zugrunde liegenden Wirkmechanismen und einer Übersicht der Forschung auf diesem Gebiet bei Matas et al. (2004) dargestellt. Es lässt sich jedoch zusammen-fassen, dass je größer der Partikeldurchmesser und die Überströmgeschwindigkeit und je kleiner der Flux ist, desto weiter rückt die theoretische Aufkonzentrationszone der Partikel in die Mitte der Strö-mung (Rautenbach und Albrecht, 1981), was eine Klassierung der Partikel entlang der Kapillarlänge
Membran
Foulants
c) Deckschichtbildung b) Porenverblockung
a) Porenadsorption/
Porenverengung
Theoretische Grundlagen und Stand des Wissens begünstigt. Panglisch (2001) wies dies durch theoretische Berechnungen nach und konnte zeigen, dass Partikel kleiner eines durch Betriebsbedingungen und Kapillargeometrie beeinflussten Grenz-durchmessers homogen über die gesamte Länge der Kapillare abgeschieden werden. Partikel jenseits dieses Durchmessers lagern sich mit zunehmender Größe erst mit wachsendem Abstand vom Kapil-lareingang ab. Ab einem bestimmten Durchmesser, dessen theoretischer Ablagerungspunkt hinter dem Kapillarausgang liegt, sammeln sich die Partikel am toten Ende, wo sie zu einer pfropfenähnli-chen Verstopfung führen können.
Bei der Rückspülung werden als Folge der inhomogenen Deckschichtverteilung stärker gefoulte Be-reiche der Membran, durch den größeren Strömungswiderstand, erwartungsgemäß auch weniger gut gereinigt. Da sich Partikel bevorzugt an Stellen anlagern, an denen sich bereits Ablagerungen befin-den, kann es somit zu anwachsenden Foulingzonen in der Kapillare kommen, die aufgrund der suk-zessiven Verringerung der für die Filtration zur Verfügung stehenden Membranfläche einen rapiden Permeabilitätsabfall zur Folge hätten (Panglisch, 2001). Aufgrund fehlender Möglichkeiten, die Fil-terkuchenverteilung in von innen nach außen betriebenen Kapillarmembranen messtechnisch zu er-fassen, existieren bisher jedoch nur wenige, auf theoretischen Überlegungen (Panglisch, 2001;
Carroll, 2001), Simulationen (Bessiere et al., 2008; Lerch, 2008) oder experimentellen Untersuchun-gen (Carroll und Booker, 2000; Arkhangelsky et al., 2011; van de Ven et al., 2008) beruhende Stu-dien zur Beschreibung der Dynamik von Flocken oder Partikeln in permeablen Kapillaren. Zur Aus-wirkung der Deckschichtverteilung auf die Rückspülwirksamkeit sind keine Veröffentlichungen be-kannt.
Zusätzlich zu den physikalisch-chemischen Mechanismen, kann es im Langzeitbetrieb zu einer Bio-filmbildung auf der Membranoberfläche durch die zurückgehaltenen Mikroorganismen aus dem Feed und deren Ausscheidungsprodukten (EPS, engl. extracellular polymeric substances) kommen, welches in der Praxis durch regelmäßigen Einsatz von oxidativen Reinigungsmitteln (z. B. Natrium-hypochlorit, Chlordioxid) unterbunden wird (Melin und Rautenbach, 2007).
Welcher Foulingmechanismus zu einem bestimmten Zeitpunkt dominiert, kann in der Praxis nur schwer ermittelt werden, da die Mechanismen während eines Filtrationszyklus gleichzeitig oder überlagernd auftreten können und ihre Anteile am Gesamtwiderstand mit der Zeit variieren. Ver-schiedene Studien weisen jedoch darauf hin, dass zu Beginn eines Filtrationszyklus die adsorptive Porenverengung und die Porenverblockung dominieren, während mit zunehmender Dauer die Deck-schichtbildung an Einfluss gewinnt (Katsoufidou et al., 2005; Costa et al., 2006; Myat et al., 2014;
Wang und Tarabara, 2008; Yamamura et al., 2007a; Yamamura et al., 2007b). Zum Abschätzen des Foulingpotentials einer bestimmten Rohwasser-Membran-Kombination sind eine genaue Charakte-risierung der Wasserinhaltsstoffe sowie umfassende Pilotversuche in der Praxis meist unumgänglich.
2.5.3 Fouling durch NOM
Das Fouling durch natürliche, organische Wasserinhaltsstoffe stellt nach wie vor eine der größten Herausforderungen des Einsatzes von UF-Membranen in der kommunalen Trinkwasseraufbereitung dar, da dieses erhebliche Einbußen der Permeabilität hervorrufen kann und somit die Betriebskosten und letztlich auch die Wirtschaftlichkeit des Verfahrens bestimmt. Bei der Aufbereitung von Ober-flächenwasser und der weitergehenden Abwasserbehandlung mittels UF stehen zumeist die auf der LC-OCD-Analyse beruhenden und nach Terminologie von Huber et al. (2011) als Biopolymere be-zeichneten, organischen Makromoleküle im Zentrum der Forschung (z. B. Amy, 2008; Jarusutthirak und Amy, 2006; Laabs et al., 2006; Zheng et al., 2012; Haberkamp et al., 2008; Godehardt, 2015).
Dabei handelt es sich zumeist um mikrobielle Stoffwechsel- und Ausscheidungsprodukte (SMP, engl. soluble microbial products), welche überwiegend aus Polysacchariden und Proteinen, in gerin-geren Anteilen auch aus Lipiden und Nukleinsäuren zusammengesetzt sind (Frølund et al., 1996;
Dignac et al., 1998; Garnier et al., 2005; Flemming und Wingender, 2001). Da diese nach Huber et al. (2011) Größen von 10 bis 450 nm aufweisen, womit sie genau im Porengrößenbereich von UF-Membranen liegen, können alle in Kapitel 2.5.2 beschriebenen Foulingmechanismen auftreten und zu einem beträchtlichen Anstieg des Filtrationswiderstandes führen.
In Grundwässern hingegen ist, aufgrund der deutlich geringeren mikrobiellen Aktivität sowie den langen Aufenthaltszeiten des Wassers im Untergrund verbunden mit der guten biologischen Abbau-barkeit dieser Stoffe, die Gruppe der Biopolymere nur selten oder in sehr geringen Konzentrationen analytisch nachzuweisen (Albers, 2013; Osterwald, 2009; Schulz et al., 2017a; Schulz et al., 2017b;
Köneke, 2008). Die organischen Stoffe in Grundwässern und das damit verbundene Membranfouling werden durch die Fraktion der Huminstoffe dominiert, welche mittlere Molekülgrößen im Bereich von 500–2000 g·mol-1 (Fulvinsäuren) bzw. 2000–5000 g·mol-1 (Huminsäuren) aufweisen und bis zu 90 % des DOCs dieser Wässer ausmachen können (vgl. Kapitel 2.2.2). Somit kann der überwiegende Teil der Huminstoffe die Poren üblicher UF-Membranen passieren und verursacht einen vergleichs-weise geringen Anstieg des Filtrationswiderstandes (Laabs et al., 2006; Haberkamp, 2008; Schulz et al., 2017a; Zheng, 2010; Zietzschmann et al., 2013). Aufgrund der großen Anzahl hydrophober Mo-lekülbestandteile bestehen jedoch starke Wechselwirkungen zwischen den Huminstoffen und den polymeren Membranmaterialien, so dass die Huminstoffe auf oder in der Membranmatrix adsorbie-ren können und ihnen daher dennoch ein hohes Potential zum irreversiblen Fouling von UF-Memb-ranen zugesprochen wird (Yuan und Zydney, 2000; Sutzkover-Gutman et al., 2010; Katsoufidou et al., 2005; Lin et al., 2000). Das Ausmaß des durch natürliche organische Stoffe verursachten Foulings wird durch ein komplexes Zusammenspiel aus deren Eigenschaften, der chemische Zusammenset-zung des Wassers, der hydrodynamischen Bedingungen und den Membraneigenschaften beeinflusst.
Im Folgenden werden die Einflüsse einzelner Faktoren auf das NOM-Fouling zusammengefasst.
Eine ausführliche Darstellung der Ursachen und Einflussfaktoren auf das Fouling von NOM und Huminstoffen findet sich bei Sutzkover-Gutman et al. (2010).
Einfluss der NOM-Eigenschaften
Die Komplexität der Zusammensetzung der NOM und die fehlende Möglichkeit der Identifikation von Einzelsubstanzen spiegelt sich in einer Vielzahl von Studien wieder, die versuchen die Einflüsse einzelner NOM-Eigenschaften auf das Fouling von UF-Membranen hin zu untersuchen. Grundle-gend lässt sich zusammenfassen, dass sowohl Konzentration, Hydrophobizität, Aromatizität, Art und Höhe der Ladung der NOM als auch die Molekülkonfiguration und –größe das Verhalten der NOM bei der Membranfiltration beeinflussen (Sutzkover-Gutman et al., 2010), wobei die Einflüsse einzel-ner Eigenschaften nicht immer scharf voneinander getrennt werden können.
Bezüglich der Aromatizität und der damit verbundenen Hydrophobizität der NOM bestehen wider-sprüchliche Aussagen. Durch die Filtration verschiedener NOM-Anteilen, welche durch nicht-ioni-schen XAD-Adsorberharze nach ihrer Hydrophobizität fraktioniert wurden, wiesen einzelne Studien nach, dass die hydrophile, ungeladene Fraktion eine deutlich höhere Tendenz zum Fouling von UF-Membranen aufweist (Lin et al., 1999; Lin et al., 2000; Lin et al., 2001; Lee et al., 2004; Cho et al., 2000). Hier sei jedoch erwähnt, dass es sich dabei zumeist um makromolekulare Substanzen handelt, die allein aufgrund ihrer Größe bereits ein hohes Foulingpotential für UF-Membranen besitzen (Amy, 2008; Godehardt, 2015). Im Gegensatz dazu betonen Studien von Jones und O’Melia (2000),
Theoretische Grundlagen und Stand des Wissens Nilson und DiGiano (1996), Schäfer et al. (1998) und Yuan und Zydney (1999) die Bedeutung der hydrophoben NOM-Fraktion, welche sich durch hydrophobe Wechselwirkungen zwischen Membran und NOM irreversibel an diese anlagern kann. Letztlich entscheidet auch die Hydrophobizität des Membranmaterials über Art und Ausmaß der Wechselwirkungen mit den organischen Wasserinhalts-stoffen. Gleiches gilt für die Ladung der NOM. Eine hohe negative Ladungsdichte führt zu stärkeren Abstoßungskräften gegenüber den zumeist ebenfalls negativ geladenen organischen Membranmate-rialien, so dass die Affinität zur Anlagerung und zum Fouling der Membran sinkt, während entge-gengesetzte Ladungen zwischen NOM und Membran oder geringe Ladungsdichten (z. B. nahe des IEP) die Sorption begünstigen (Yuan und Zydney, 2000; Sillanpää, 2015; Kulovaara et al., 1999;
Jones und O’Melia, 2000).
Auch der Einfluss der mittleren Molekülgröße der NOM auf das Ausmaß des UF-Foulings muss zwingend in Relation zur verwendeten Membran und deren Porengrößen bzw. dem MWCO betrach-tet werden, da das Verhältnis aus beiden den vorherrschende Foulingmechanismus bestimmt (siehe Kapitel 2.5.2). Komponenten mit einem hydrodynamischen Durchmesser, welcher deutlich größer ist, als die Porendurchmesser der verwendeten Membran, wird als Deckschicht auf der Oberfläche abgeschieden (Melin und Rautenbach, 2007; Costa et al., 2006; Guigui et al., 2002; Wiesner et al., 2005). Liegt der Molekülgröße in einem ähnlichen Größenbereich, wie die Membranporen, kann es zur Porenverblockung kommen (Melin und Rautenbach, 2007; Shi et al., 2014). Beide Mechanismen führen zwar zu einem Anstieg des Filtrationswiderstandes, dieser gilt jedoch als besser reversibel, als das Fouling durch kleinere, porengängige Stoffe, welche sich in der Membranmatrix anlagern, dort zur Porenverengung führen und oft hydraulisch nur schwer wieder entfernt werden können (Yuan und Zydney, 2000; Amy und Cho, 1999; Costa und Pinho, 2005; Costa et al., 2006; Mousa, 2007). Ein Stoff muss also sowohl eine Ablagerungswahrscheinlichkeit auf und vor allem in der Membranmatrix als auch Wechselwirkungen mit dem Membranmaterial aufweisen, um Fouling ver-ursachen zu können. Für die aquatischen Huminstoffe (M = 500–5 000 g·mol-1) in Verbindung mit den meisten in der Trinkwasseraufbereitung eingesetzten, organischen UF-Membranen (MWCO = 100 000–300 000 g·mol-1) treffen beide Bedingungen zu, so dass ihnen allgemeinhin ein hohes Foulingpotential zugeschrieben wird (Yuan und Zydney, 2000; Costa und Pinho, 2005; Sutz-kover-Gutman et al., 2010).
Einfluss der Wasserchemie und anorganischer Wasserinhaltsstoffe
Der pH-Wert bestimmt den Dissoziationsgrad und damit die Nettoladung sowohl der Huminstoffe als auch des Membranmaterials. Durch den hohen Anteil an Carboxylgruppen liegt der iso-elektri-sche Punkt (IEP) von Huminstoffen, welcher den pH-Wert neutraler Nettoladung beschreibt, je nach Bindungspartner zwischen pH = 3,8 und 4,8 (Philippe und Schaumann, 2014; Sillanpää, 2015; Hes-sen und Tranvik, 1998; Ghabbour und Davies, 2001). Auch für die gängigen Membranmaterialien befindet sich dieser im sauren Bereich (Baker, 2000). Mit abnehmendem pH-Wert sinken somit die elektrostatischen Abstoßungskräfte zwischen den Huminstoffen und der Membran. So wurde sowohl mit Modellwässern als auch mit natürlichen Wässern nachgewiesen, dass es bei sinkenden pH-Wer-ten zu vermehrter Anlagerung der Huminstoffe kommt und der Anteil des hydraulisch irreversiblen Foulings deutlich erhöht (Yuan und Zydney, 2000; Kulovaara et al., 1999; Jones und O’Melia, 2001).
Eine steigende Ionenstärke des Wassers führt zu einer sphärischen Ausrichtung der Huminstoffmo-leküle, welche mit einem sinkenden hydrodynamischen Durchmesser einher geht, wodurch die
Eine steigende Ionenstärke des Wassers führt zu einer sphärischen Ausrichtung der Huminstoffmo-leküle, welche mit einem sinkenden hydrodynamischen Durchmesser einher geht, wodurch die